-
UNIVERSIDADE TÉCNICA DE LISBOA INSTITUTO SUPERIOR TÉCNICO
2012
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de
Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
Maria Adelaide Araújo Almeida
Orientador: Doutora Susete Maria Martins Dias
Co-Orientador: Doutora Rosa Maria Cabral Salgado da Cunha Fernandes
Tese aprovada em provas públicas para a obtenção do Grau de Doutor em
Engenharia do Ambiente
Qualificação atribuída pelo Júri: Aprovado com Muito Bom
Júri
Presidente: Presidente do Conselho Científico do IST
Vogais: Doutor Júlio Maggioly Novais
Doutor José Manuel de Saldanha Gonçalves Matos
Doutora Maria Helena Ferreira Marecos do Monte
Doutora Rosa Maria Cabral Salgado da Cunha Fernandes
Doutora Paula Maria Lima e Castro
Doutora Susete Maria Martins Dias
-
UNIVERSIDADE TÉCNICA DE LISBOA INSTITUTO SUPERIOR TÉCNICO
2012
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de
Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
Maria Adelaide Araújo Almeida
Orientador: Doutora Susete Maria Martins Dias
Co-Orientador: Rosa Maria Cabral Salgado da Cunha Fernandes
Tese aprovada em provas públicas para a obtenção do Grau de Doutor em
Engenharia do Ambiente
Qualificação atribuída pelo Júri: Aprovado com Muito Bom
Júri
Presidente: Presidente do Conselho Científico do IST
Vogais: Doutor Júlio Maggioly Novais, Professor Catedrático Aposentado do Instituto
Superior Técnico, da Universidade Técnica de Lisboa;
Doutor José Manuel de Saldanha Gonçalves Matos, Professor Catedrático do
Instituto Superior Técnico, da Universidade Técnica de Lisboa;
Doutora Maria Helena Ferreira Marecos do Monte, Professora Coordenadora
(com Agregação) do Instituto Superior de Engenharia de Lisboa;
Doutora Rosa Maria Cabral Salgado da Cunha Fernandes, Professora
Coordenadora do Instituto Politécnico de Beja;
Doutora Paula Maria Lima e Castro, Professora Auxiliar da Escola Superior de
Biotecnologia, da Universidade Católica Portuguesa;
Doutora Susete Maria Martins Dias, Professora Auxiliar do Instituto Superior
Técnico, da Universidade Técnica de Lisboa;
-
Resumo
3
A remoção de compostos azotados de efluente de suinicultura (pré-tratado em sistema de
lagunagem) numa zona húmida artificial em escoamento vertical, plantada com Vetiveria
zizanioides em argila expandida (Leca® NR10/20), e em diversas condições de
alagamento (TI), foi estudada para concentrações iniciais de azoto amoniacal até
500mgL-1
(36mM). A amónia a 36mM associada a um tempo de retenção hidráulico,
TRH, superior a 33h (TI=60%) é tóxica para a Vetiveria zizanioides pelo que o TRH é
crítico neste sistema. À taxa de nitrificação óptima 7±2 g N-NH4+m
-2d
-1 correspondeu
uma eficiência de remoção de 13±5 g N-NH4+m
-2d
-1 ([N-NH4
+]=120 mgL
-1;TRH=0,75h).
Em ensaios em paralelo com efluente sintético obteve-se uma taxa de nitrificação média
de 5±2 gm-2
d-1
e uma eficiência de remoção de 10±3 gN-NH4+m
-2d
-1([N-NH4
+]=35mgL
-1;
TRH=0,75h) despistando efeitos tóxicos. A remoção de amónia segue uma cinética de
Haldane/Andrews com inibição para [N-NH4+]>18mM. A desnitrificação ocorreu com
eficiências até 99%, em condições aeróbias (3 ≤OD≤ 9mgO2L-1
) para [NO3-]≤500 mgL
-1,
5 ≤TRH≤ 20h. A desnitrificação não segue o padrão de consumo de carbono por via
microbiana para as C/N testadas (0,3 ≤C/N≤ 1,4). A Vetiveria zizanioides permite uma
reutilização eficiente de nutrientes com uma produtividade de 300 e 250 t ha-1
ano-1
de
biomassa seca para folhas e rizosfera, respectivamente.
Palavras-chave: Biomassa, desnitrificação, efluente de suinicultura, nitrificação,
Vetiveria zizanioides, zona húmida artificial de fluxo vertical.
-
Abstract
5
4
The removal of nitrogen compounds from swine wastewater, pre-treated in a pound
system, was studied in a vertical flow constructed wetland, planted with Vetiveria
zizanioides in lightweight expanded clay aggregates (Leca® NR10/20). Different
conditions of flooding level (FL) for initial ammonium nitrogen concentrations up to
500mgL-1
(36mM) were used. The ammonia at 36mM associated with a hydraulic
retention time, HRT, higher than 33h (FL=60%) is toxic to the Vetiveria zizanioides,
therefore HRT is critical to this system. At the optimal nitrification rate of 7±2 g NH4+-
Nm-2
d-1
a removal efficiency of 13±5 g NH4+-Nm
-2d
-1 ([NH4
+-N]=120 mgL
-1;
HRT=0.75h) was achieved. In trials run in parallel with synthetic wastewater, a
nitrification rate of 5±2 gm-2
d-1
and a removal efficiency of 10±3g NH4+-N m
-2d
-1 ([NH
+-
N]=135mgL-1
; HRT =0.75h) were obtained, confirming no toxic effects. The removal of
ammonia follows a Haldane/Andrews kinetic with inhibition at [NH4+-N]>18mM.
Denitrification occurred with efficiencies up to 99% under aerobic conditions (3 ≤DO ≤9
mgO2L-1
) for [NO3-] ≤500 mgL
-1 and 5≤ HRT ≤20h. Denitrification does not follow the
classical carbon consumption pattern by microbial route at the C/N tested (0.3 ≤C/N≤
1.4). The Vetiveria zizanioides allows an efficient reuse of nutrients with a biomass
productivity of 300 and 250 t ha-1
y-1
of dry weight for aerial part and rhizosphere,
respectively.
Keywords: Biomass, denitrification, nitrification, swine wastewater, Vetiveria
zizanioides, vertical flow constructed wetland.
-
7
Agradecimentos
A realização deste trabalho não teria sido possível sem a ajuda de
numerosas pessoas e entidades às quais gostaria de agradecer.
À Professora Doutora Susete Martins-Dias, na qualidade de orientadora
deste trabalho, pelo seu saber científico que soube transmitir, pelos seus
conselhos oportunos, pelo seu enorme empenho demonstrado desde a
primeira hora, e pela grande amizade que sempre me dedicou, tornando
possível que os objectivos deste estudo fossem alcançados;
À Professora Doutora Rosa Maria Cabral da Cunha Fernandes pela
disponibilização das instalações laboratoriais;
À Escola Superior Agrária do Instituto Politécnico de Beja pelas condições
disponibilizadas para a realização da parte experimental deste trabalho;
À Empresa de Suinicultura “Suigranja” pelas facilidades concedidas no
acesso à exploração, para a recolha do efluente necessário para a
persecução deste trabalho;
À Saint-Gobain por ter cedido o material de enchimento utilizado
nos leitos (Leca® NR 10/20);
Este trabalho contou com o apoio da Fundação para a Ciência e a
Tecnologia, nos dois últimos anos, através do Programa de apoio à
formação avançada de docentes do Ensino Superior Politécnico
SFRH/PROTEC/49688/2009;
A todo o pessoal do laboratório do ENVERG do IBB que sempre me apoiou
e que de alguma forma contribuíram para a realização deste trabalho;
-
8
A todo o pessoal, docente e não docente, da Área Departamental de
Ciências do Ambiente da ESAB, que com a sua amizade, companheirismo e
apoio me permitiram, em momentos vários, ultrapassar os obstáculos que
foram surgindo à concretização deste trabalho;
À Anabela Durão pela sua amizade e preciosa ajuda na montagem da
instalação piloto e partilha de conhecimentos, imprescindíveis na
realização deste trabalho;
À Maria José Imaginário por toda a ajuda que sempre me deu na
manutenção da instalação piloto;
À Maria Ivone pela ajuda na manutenção da instalação piloto, na recolha e
caracterização de amostras e também pela sua grande amizade durante
todos estes anos;
À Vera Ramalho por todo o trabalho efectuado na manutenção da
instalação piloto, na recolha e caracterização de amostras;
Às minhas amigas, Ana, Fátima e Teresa pela imensa paciência com que
me ouviram e apoiaram nas muitas horas de desalento;
Aos meus pais e irmã, pelo incentivo e compreensão que sempre
manifestaram em particular nos grandes períodos de ausência;
Ao Carlos, meu marido, por todo o seu amor, companheirismo e
compreensão, mas também por toda a sua ajuda a nível pessoal e
profissional, sem a qual, a realização deste trabalho nunca seria possível;
Ao Nuno, meu querido filho, pelo tempo que lhe roubei mas, durante o qual,
esteve sempre no meu coração e me deu força suficiente para seguir sempre
em frente…
A todos o meu muito obrigado!
-
9
Índice
Resumo ....................................................................................................................................... III
Abstract ........................................................................................................................................ V
Agradecimentos ..................................................................................................................... VII
Índice ...........................................................................................................................................IX
Índice de Figuras......................................................................................................................XI
Índice de Tabelas ................................................................................................................ XVII
Abreviaturas e siglas ........................................................................................................... XIX
1 Enquadramento e justificação do tema.................................................................... 1
1.1 Efluentes de Suinicultura .................................................................................................. 4
1.1.1 Algumas soluções de tratamento ............................................................................................. 5
1.2 Zonas húmidas artificiais (ZHA) ..................................................................................... 7
1.2.1 Aspectos gerais ................................................................................................................................ 8
1.2.2 Classificação ...................................................................................................................................... 9
1.2.3 Componentes das Zonas Húmidas ........................................................................................ 15
1.2.4 Mecanismos de remoção de contaminantes em ZHA.................................................... 26
1.3 ZHA aplicadas ao tratamento de efluentes de suinicultura ................................ 40
1.3.1 Tipos de ZHA mais utilizadas no tratamento de efluentes de suinicultura ......... 42
2 Materiais e métodos...................................................................................................... 49
2.1 Composição do efluente de suinicultura.................................................................... 49
2.2 Instalação da ZHA plantada com Vetiveria zizanioides......................................... 50
2.2.1 Selecção da matriz e respectiva caracterização .............................................................. 51
2.2.2 Selecção da vegetação e plantação ....................................................................................... 54
2.3 Síntese dos regimes hidráulicos de alimentação nos ensaios efectuados ..... 60
2.3.1 Alimentação em FSSV em modo pulsado ........................................................................... 60
2.3.2 Alimentação contínua, em modo FSSV................................................................................ 63
2.4 Monitorização geral do sistema .................................................................................... 69
2.5 Tratamento dos dados obtidos...................................................................................... 70
3 Resultados e discussão................................................................................................. 72
3.1 Selecção e caracterização das matrizes...................................................................... 72
3.1.1 Características da matriz seleccionada............................................................................... 75
3.2 Análise da eficiência de remoção de MO de efluente de suinicultura por ZHA
plantada com Vetiveria zizanioides. Alimentação em regime pulsado.......................... 75
-
10
3.2.1 Influência da carga orgânica mássica ...................................................................................76
3.2.2 Influência da carga orgânica mássica e da carga hidráulica .......................................76
3.2.3 Influência da carga mássica de azoto amoniacal e de MO na evolução dos
compostos de azoto.....................................................................................................................................81
3.2.4 Conclusões .......................................................................................................................................86
3.3 Estudo da influência da carga mássica em azoto amoniacal no desempenho
da ZHA plantada com Vetiveria zizanioides. Alimentação em regime pulsado ..........88
3.3.1 Evolução do pH e CE ....................................................................................................................89
3.3.2 Evolução de CQO ...........................................................................................................................90
3.3.3 Estudo da toxicidade do azoto amoniacal em ambiente de ZHA ..............................92
3.3.4 Conclusões .......................................................................................................................................98
3.4 Remoção de azoto amoniacal em efluente de suinicultura e sintético, em
FSSV contínuo sem inundação e em dois leitos em série. ..................................................99
3.4.1 Remoção de azoto amoniacal nos leitos B e A, alimentados em série, com efluente
de suinicultura.............................................................................................................................99
3.4.2 Efluente sintético preparado com adição de sais de amónio .................................. 137
3.5 Desnitrificação de efluente sintético com regime de alimentação contínuo
vertical, usando acetato de sódio como fonte de carbono externa.............................. 159
3.5.1 Influência da temperatura no desempenho dos leitos ............................................... 160
3.5.2 Influência das condições operatórias sobre o crescimento e produção de
biomassa vegetal ....................................................................................................................................... 161
3.5.3 Evolução da CE, pH, OD e Eh ................................................................................................. 162
3.5.4 Comportamento da CQO no afluente e efluente do leito ........................................... 167
3.5.5 Evolução dos compostos de azoto ...................................................................................... 168
3.5.6 Conclusões .................................................................................................................................... 174
3.6 Síntese conclusiva e proposta de trabalho futuro ............................................... 175 4 Referências bibliográficas ........................................................................................177
5 Anexos .................................................................................................................................. 2
Anexo I -Enquadramento legal dos efluentes de suinicultura............................................ 2
Anexo II - Efluentes de suinicultura, repectiva caracterização .......................................... 4
Anexo III-Sistemas de lagunagem aplicados ao tratamento de efluentes de
suinicultura........................................................................................................................................... 9
Anexo IV- Métodos analíticos utilizados para monitorização da ZHA. ..........................13
Anexo V .................................................................................................................................................17
Anexo VI ...............................................................................................................................................18
-
11
Índice de Figuras
Figura 1- Classificação de Zonas Húmidas Artificiais, em função do tipo de escoamento hidráulico ZHA
(adaptado de Kadlec e Wallace, 2008). 9
Figura 2- Esquema de ZHA com escoamento em fluxo superficial (FS)
(http://www.iridra.it/index_eng.htm). 10
Figura 3- Representação esquemática de um leito com escoamento sub-superficial horizontal (adaptado
de Olijnyk, 2008). 12
Figura 4- (a) -Representação esquemática de um sistema com escoamento em fluxo sub-superficial
vertical descendente (FSSV) (adaptado de Olijnyk, 2008); (b) Foto de ZHA com distribuição vertical
do afluente à superfície (Itália, 2010). 13
Figura 5- Representação esquemática de dois sistemas híbridos (a)- Sistema do tipo FSSV–FSSH; (b)- sistema
do tipo FSSH-FSSV (adaptado de Vymazal, 2005). 15
Figura 6- Imagens de fetos e algas utilizadas em ZHA. (a) Salvinia; (b) Azolla; (c) Cladophora. 17
Figura 7- Imagem de duas angiospérmicas bastante utilizadas em ZHA (a)- Phragmites sp. (Beja, 2009);
(b)- Typha (Beja, 2010). 19
Figura 8- (a)- Raiz de Vetiveria zizanioides; (b) - Artesanato produzido com raízes de Vetiveria zizanioides
(Fonte: http://vetiver.org). 20
Figura 9- Sistema de tratamento de efluentes, com Vetiveria zizanioides em condições hidropónicas 23
Figura 10- Fluxo de O2 em raiz de Phragmites sp. (adaptado de Brix, 2003). 24
Figura 11- Ciclo do azoto numa ZHA (adaptado de Kadlec e Wallace, 2008). 28
Figura 12- Oxidação do azoto amoniacal a nitrato, e respectivos compostos intermédios; formação de N2O
quando o oxigénio é limitante (adaptado de Reddy e DeLaune, 2008). 32
Figura 13- Desnitrificação em ZHA (adaptado Reddy e DeLaune, 2008). 33
Figura 14- Diagrama linear da ETAR da exploração suinícola. 49
Figura 15- Esquema de um dos quatro leitos piloto da ZHA plantada com Vetiveria zizanioides. 51
Figura 16- Imagens das três matrizes em análise. 52
Figura 17- Imagens da Vetiveria zizanioides (a)- durante o período de aclimatação; (b)- após corte e
limpeza das partes secas. 55
Figura 18- Fotografias dos leitos após a plantação, em Abril de 2005. 55
Figura 19- Aspecto dos leitos com as plantas secas, no início de Julho de 2005. Alimentação em
descontínuo com efluente de suinicultura; TI 80% e T médias no interior dos leitos de 40ºC. 58
Figura 20- Esquema de alimentação individual dos leitos piloto efectuada através de uma válvula
repartidora de caudal colocada à saída da bomba do reservatório de alimentação. 58
Figura 21- Aspecto dos leitos dois meses após se ter iniciado a alimentação em regime pulsado de 40 Lm-2
,
durante uma hora, 6 ciclos d-1
, à taxa de inundação de 60% (final de Agosto de 2005). 59
http://www.iridra.it/index_eng.htm)http://www.iridra.it/index_eng.htm)
-
Figura 22- Esquema da instalação dos leitos quando alimentados em série, de B para A ou D para C. 63
12
suinicultura para as três matrizes (A, B e C); ( ) 100, ( ) 500 e
73
iação do pH em efluente de 100 mg L-1 500 mg L-1
0mg L-1
N-NH +. 4
Figura 27- Var
( ) 100
paralelo aos leitos A, B e C, D. CQO (A e B ( ); C e D( )) e
me pulsado, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%. 76
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A Figura 28 – Características da a
Ch (A ); (B ), C ( )
li
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A Ch B Ch B e D ( )); regi m
g L
C e D Ch C Ch D
Figura 31- Variação da T no ar ( ) e no solo ( ). 79 30
os A e B no afluente ( ), efluente ( ).
fluente de suinicultura (a)- 250,
80
s leit 7,5
0%, e
7,0
eitos A, B, C e D, no afluente ( ) e
60%, efluente de suinicultura (a)
85
+ Figura 36- Influência da Cm(N-NH4 ) e da Ch na evol
efluente ( ). Alimentação pulsada, 6 ciclos d-
- 250, (b) - 500, (c)- 1000 mg L-1
(CQO).
+ da [N-NH4 ] ( A e B( ), C e D( )) e do teor de CQO (A e B ( ), C e D ( )); Ch (A );
) e D ( )). Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%. Leitos A, B e C,D
em paralelo. 89
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A Ch B N-NH4+ C e D CQO C e D Ch D Ch C
1400
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A Ch B NH4+ C e D CQO C e D Ch D
00
) Figura 37- Variação -
1
(B ), C ( g (
alimentados + ]
Ch B g g m m m ( ( ] ] + +
4 4 4
L L L C e D Ch C Ch D
s A e B, no afluente ( ) efluente ( ).
0%. 90
7,5
4
m m 4
-
4
L-
1 )
L-
1 )
-1)
-1)
+]
(mg L
-1)
4
-1)
(mg
L-1
+] (m
g L
- 1
)
4
8
Figura 23- Esquema de alimentação do leito em ensaios de desnitrificação. 68
Figura 24- Instalação piloto e respectiva cobertura de plástico transparente utilizada na época de chuva. 69
Figura 25- Representação esquemática de um diagrama de “box-plot”. 70
Figura 26- Influência do tempo de contacto das matrizes A, B e C com soluções aquosas de sulfato de
amónio no pH final da solução (500, 1000 e 1500 mg L-1
N-NH +, 100g matriz/L de solução). 73
100 mg L-1 500 mg L-1
500 mg L-1 1000 mg L-1
mentação em
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A CQO CQO C e D Ch C Ch D
N-NH4+ C e D CQO C e D Ch D
1400 Figura 29- Influência da Cm(Org) e Ch na eficiência de remoção de MO nos leitos A, B, C e D. Alimentação
pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 Lh-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%, efluente de suinicultura diluído a (a) 250, (b) 500,
(c) 1000 mg L-1
(CQO). 77
Figura 30- Influência da C (Org) e C (N-NH +)na eficiência de remoção de MO nos leitos A, B C e D.
Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 Lh-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%, efluente de suinicultura (a) - 250,
(b) - 500, (c)- 1000 mg L-1
(CQO). 78
30
Figura 32- Influência da Cm(Org) e da Ch na CE, no pH e Eh do
Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 6
(b) - 500, (c)- 1000 mg L-1 (CQO). 0
+ +
Figura 33- Influência da Cm (N-NH4 ) e da Cm(Org) na remoção de N-NH4 nos leitos A, B, C e D. Alimentação
pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%, efluente de suinicultura (a) - 250, (b) - 500,
(c)- 1000 mg L-1
(CQO). 82
+ +
Figura 34- Influência da Cm (Org) e da Cm(N-NH4 ) na eficiência de remoção de N-NH4 nos leitos A, B, C e D.
Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%, efluente de suinicultura (a) - 250, (b) -
500, (c)- 1000 mg L-1
(CQO). 83
Figura 35 - Aspecto dos leitos, em Setembro (a) e Novembro (b) de 2005. Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
,
5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%, efluente de suinicultura (a) - 250, (b) - 500, (c)- 1000 mg L-1
(CQO). 84
8
0
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A CQO CQO C e D Ch C Ch D
ução do N-NO3 nos l
1, 5 L h
-1, 1 h ciclo
-1, TI
N-
14
7,5
7,0
N-NH4+ A e B CQO A e B Ch A Ch B
Figura 38- Influência [N-NH +] e da Ch no pH e na CE nos leito
Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 6 0
-
13
- + ão da Cm (N-NO3 ) no afluente ( ) e efluente ( ) em função da [N-NH4 ] e da Ch nos leitos
ntação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%. 97
7,5
Figura 45- Variação da T no ar ( ) e no solo ( ). 101 30
total aplicadas, no afluente ( )
or médio em CQO e Nt no
o A). 109
Figura 48- Variação da CE, Eh e pH em função das car e
efluente ( ) dos leito B e A. Alimentação em s
afluente dos leitos: 250 e 150 mg L-1
(leito B) e 2 ciclo vegetativo da Vetiveria zizanioides na eficiência de
. (a)- ensaios agrupados por ordem crescente de Ch;
+ ológica; (c)- Variação da biomassa foliar( ) e Cm (N-NH4 )
no afluente: 250 e 150 mg L-1
. 111
ios agrupados por ordem crescente de Ch; (b)-
+ ariação da biomassa foliar( ) e Cm (N-NH4 )
te: 210 e 127 mg L-1
. Leitos alimentados em série e
113
4
4
4
m 4
as
pla
nta
s
pla
nta
s
H4
+)
afl
. (g
m-2
d
-1)
Figura 39- Eficiência de remoção de CQO nos leitos A, B C e D. [N-NH +]: ((a) 250 , (b) 500, (b´) 350, (c)
140, (d) 120 mg L-1
. Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%. 91
Figura 40- Influência da [N-NH +] e da Ch na remoção de azoto amoniacal nos leitos A, B, C e D.
Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%. 94
+ +
Figura 41- Influência das [ N-NH4 ] e da Ch na eficiência de remoção de N-NH4 , nos leitos A, B , C e D.
Alimentação pulsada, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%. 96
Figura 42- Variaç
A e B. Alime 0
Figura 43- Aspecto das plantas dos leitos A, B, C e D: (a)- previamente ao início dos ensaios;(b) - após
aplicação de [N-NH +] ≈ 500 mg L
-1 (leitos A e B) e 346 mg L
-1
(leitos C e D). 97
Figura 44- Esquema (a) e fotografia (b) dos leitos onde se pode ver o sentido do escoamento na ZHA, de B
para A. 100
30
Figura 46- Influência da C (N- NH +
) ( ) na altura da biomassa foliar ( ) nos leitos alimentados em
série de B para A. 104
Figura 47- Leitos B e A ao longo da realização dos ensaios. Alimentação em série de B para A. 106
8
0
Figura 49- Influência da carga hidráulica e do
remoção de matéria orgânica no leito B
(b)- ensaios agrupados por ordem cron
aplicada ( ). Teor médio em CQO e Nt
225
180
gas mássicas de azoto
érie e de B para A. Te
10 e 127 mg L-1
(leit
A
7,5
7,0
Figura 50- Influência da carga hidráulica e do ciclo vegetativo da Vetiveria zizanioides na eficiência de
remoção de matéria orgânica no leito A. (a)- ensa
ensaios agrupados por ordem cronológica; (c)- V
aplicada ( ). Teor médio em CQO e Nt no afluen
de B para A .
225 50
A
180 40
135 30
Figura 51- Correlação entre a carga mássica de CQO aplicada e a removida nos leitos alimentados em série
de B para A. CQO e Nt no afluente 250 e 50 mg L-1
(leito B) e 210 mg L-1
, 127 mg L-1
(leito A).
(Média±Desvio Padrão; Número de determinações n ≥ 10). 115
Figura 52- Composição percentual do efluente de suinicultura utilizado para alimentar a ZHA de modo
contínuo e em série. 116
Figura 53- Variação das concentrações de azoto amoniacal, orgânico, nitrato e nitrito no afluente dos
leitos B e leito A, (alimentados em série de B para A) versus Ch aplicadas. (Média±Desvio Padrão;
Número de determinações n ≥ 10). 117
Figura 54- Razão CBO5/N versus Ch, no afluente de B e A (série de B para A.) CQO e Nt no afluente - 250 e
-
Figura 22- Esquema da instalação dos leitos quando alimentados em série, de B para A ou D para C. 63
14
150 mg L-1
( leito B) e 210 e 127 mg L-1
(leito A). 118
-
14
argas de nitrito, no afluente ( ) e efluente ( ) ao leito B, em função da carga
rga mássica de azoto total aplicada. Teor médio em CQO e Nt no afluente do leito
e 150 mg L-1
. 125
7,5
7,0
argas de nitrito, no afluente ( ) e efluente ( ) leito A (leito alimentado em série
or médio de CQO e Nt no afluente dos leitos foi de 210 mg L-1
e 130 mg L-1
131
7,5
7,0
4
4
4
4
Figura 55- Variação das cargas removidas e da eficiência de remoção de azoto kjeldhal (a; c) e amoniacal
(b; d) em função da carga hidráulica e da carga mássica de azoto total aplicadas no leito B (leito
alimentado em série de B para A). O teor médio em CQO e Nt no afluente do leito foi 250 mg L-1
e
150 mg L-1
. 120
Figura 56- Variação da concentração do azoto nítrico e nitroso, no afluente e efluente do leito B,
alimentado em série de B para A. 122
Figura 57- Variação da carga de nitrato produzida (a);correlação entre as cargas médias das diversas formas
de azoto aplicadas (N-NH +, Nkj e Nt) e a carga média de nitrato produzida (b), no leito B, alimentado
em série de B para A. 124
Figura 58- Variação das c
hidráulica e da ca 0
B foi de 250 mg L-1
+
Figura 59- Relação entre as cargas mássicas aplicadas de N-NH4 e Nkj com as concentrações observadas
no efluente e com as calculadas utilizando os parâmetros de regressão obtidos. Comparação dos
valores reais obtidos com os calculados com os parâmetros propostos por Knight et al., (2000) e
+ (ou) Stone et al., (2004), para o leito B; (obs.1 e cal.1 referem-se a cargas de N-NH4 e Nkj ≤
15 g m-2
d-1
; obs. 2 e cal. 2 cargas de N-NH +
e Nkj ≥ 16 g m-2
d-1
). 127
Figura 60 - Variação das cargas removidas e da eficiência de remoção de azoto kjeldhal (a; c) e amoniacal
(b; d) em função da carga hidráulica e da carga mássica de azoto total aplicadas no leito A (leito
alimentado em série de B para A). O teor médio em CQO e Nt no afluente do leito foi 210 mg L-1
e
130 mg L-1
. 128
Figura 61- Concentração do azoto nítrico e nitroso, no afluente e efluente do leito A (leito alimentado em
série de B para A). 129
Figura 62- Variação da carga de nitrato produzida (a), Correlação entre as cargas médias das diversas
formas de azoto aplicadas (N-NH +, Nkj e Nt) e a carga média de nitrato produzida (b), no leito A,
alimentado em série de B para A. 130 8
Figura 63- Variação das c
de B para A). O te 0
(leito A).
+
Figura 64- Relação entre as cargas mássicas aplicadas de N-NH4 e Nkj com as concentrações observadas
no efluente com as calculadas utilizando os parâmetros de regressão obtidos. Comparação dos
valores reais obtidos com os calculados com os parâmetros propostos por Knight et al., (2000) e
+ (ou) Stone et al., (2004), para o leito A; (obs.1 e cal.1 referem-se a cargas de N-NH4 e Nkj ≤
10 g m-2
d-1
; obs. 2 e cal. 2 cargas de N-NH +
e Nkj ≥ 11 g m-2
d-1
). 132
Figura 65- Carga de azoto total removida em função da Ch aplicada nos leitos B e A, alimentados
em série de B para A. O teor médio em Nt no afluente dos leitos foi 150 mg L-1
(leito B) e 127 mg L-1
(leito A). 133
-
15
Figura 68- Variação da T do ar ( ) e no solo ( ), durante o período em que os ensaios foram efectuados.
138
30
os ensaios com Ch
no leito C). Afluente ( )
140
Figura 69- Variação do Eh (todos ensaios) nos l
médias de 325 a 497 Lm-2
d-1
no leito D e
e efluente ( ) dos leitos D e C, alimentad
ariação de CE e pH. Afluente ( ) e efluente ( ) dos leitos D e C,
-1 D para C. Afluente do leio D tamponado com 76 ≤ [NaHCO3] ≤ 880 mg L .
142
7,5
7,0
centração de azoto amoniacal sobre a carga de azoto
solvido no afluente ( ) e efluente ( ) , nos ensaios
150
7,5
nitrito presente no afluente ( ) e efluente ( ) no leito D,
151
7,5
entração de azoto amoniacal sobre a carga de azoto
solvido, no afluente ( ) e efluente ( ) nos ensaios
. 155
7,5
Figura 80 - Variação da T do ar ( ) e no solo ( ), durante o período em que os ensaios foram efectuados.
160
30
-
) )
C m
(N
pH
p
H
pH
Figura 66- Relação entre as cargas de Nt aplicadas e as cargas removidas, no primeiro leito (B) e no
segundo leito (A) (leito alimentado em série de B para A). (Média±Desvio Padrão); (n ≥10)- Número
de Determinações. 133
Figura 67- Esquema representativo dos leitos onde se realizaram os ensaios (a); fotografia dos dois leito,
onde se pode ver o sentido do escoamento na ZHA (b). 137
30
16 eitos D e C; concentração de OD (n
Ch médias de 306 a 481 Lm-2
d-1
8
os em série de D para C.
7,5
Figura 70- Influência da Ch na v
alimentados em série de 0
Figura 71- Aspecto do crescimento das plantas dos leitos D e C, crescimento após o corte. 144
Figura 72- Variação da altura das plantas( ) nos leitos D e C e das concentrações de azoto amoniacal ( )
aplicadas ao leito D e C. Os leitos foram alimentados em série e de D para C. 145
Figura 73- Imagens dos leitos D e C em vários momentos, ao longo da realização dos ensaios, alimentados
em série de D para C. 148
Figura 74- Variação das concentrações médias (média±desvio padrão) de azoto amoniacal, nitrato e nitrito
no afluente que alimentou cada um dos leitos D e C, (alimentados em série de D para C) versus Ch.
149
Figura 75- Influência da carga hidráulica e da con 8
amoniacal removida (a); Variação de OD dis
efectuado com Ch de 325 a 497 Lm-2
d-1
(b). 0
Figura 76- Variação das cargas de nitrato e
alimentado de D para C. 0
Figura 77- Influência da carga hidráulica e da conc 8
amoniacal removida (a); Variação de OD dis
efectuado com Ch de 306 a 481 L m-2
d-1
(b) 0
Figura 78- Influência da carga hidráulica sobre a variação de carga de nitrato e nitrito no afluente 156
Figura 79- Estudo da influência da carga hidráulica e mássica de azoto na remoção de azoto total, no leito
D, alimentado em série de D para C. 157
30
Figura 81- Comportamento da biomassa foliar ( )quando foi aplicado azoto nítrico( ) (2 ≤ [N-NO3 ] ≤
8 mM) ao leito e acetato como fonte de carbono. As taxas de inundação no interior do leito foram
variáveis (I-40%; II-49%; III- 57, 71 e 86%; IV - 57, 71 e 86% e V - 57, 71 e 86%). 162
-
16
ão da CE e pH no afluente ( ) e efluente ( ) do leito, em função da Ch e da Cm (Nt).
- ntado com azoto nítrico (2 ≤ [N-NO3 ] ≤ 8 mM) e acetato como fonte de carbono. 164
Figura 83- Variaç 7,5
Leito alime
D dissolvido e Eh no afluente ( ) e efluente ( )
] ≤ 8 mM) e acetato como fonte de carbono. 166
ia da Ch e da Cm (Nt), na variação do O 7,5
- mentado com azoto nítrico (2 ≤ [N-NO3
idos no efluente do leito( ) e os calculados ( ) por re
ariação da: CQO no afluente ( ) e efluente ( ) do leito (a); razão C/N no afluente ( ) ) e no
te ( ) do leito em função da Ch e da Cm (Nt). O leito foi alimentado com azoto nítrico (2 ≤ [N-
≤ 8 mM) e acetato como fonte de carbono. 168
Figura 86- V 7,5
efluen
- NO3 ] 7,0
- o da Cm (N-NO2 ) no afluente ( ) e efluente ( ) (a);
- mentado com azoto nítrico (2 ≤ [N-NO3 ] ≤ 8 mM) e
170
nfluência da Ch e da Cm (Nt): na variaçã 7,5
cia de remoção de nitrato (b). Leito ali
o como fonte de carbono. 7,0
3
3
-
pH
pH
pH
I(%
) T
I(%
)
Figura 82- Imagens do leito A em quatro momentos, ao longo da realização dos ensaios, alimentado com
efluente sintético preparado com azoto nítrico (2 ≤ [N-NO -] ≤ 8 mM) e acetato, como fonte de
carbono. 162
8,0
Figura 84- Influênc
do leito, ali
8,0 8
Figura 85- Evolução dos valores de Eh, med curso à
8,0
Eq. proposta por Chang et al., (2004).
0
0
0
59 143 238 290 294 295 298 296
167
Figura 87 – I
eficiên
acetat
8,0
Ch (Lm-2 d-1)
Figura 88- Eficiência de remoção de Cm(Nt) em função da Ch e Cm (Nt) a diferentes TI. Leito alimentado
com azoto nítrico (2 ≤ [N-NO -] ≤ 8 mM) e acetato como fonte de carbono. 170
- - -
Figura 89- Correlação entre: Cm (N-NO3 )afl. e Cm (N-NO3 )efl. (a); Cm (Nt) afl. e Cm (N-NO3 )efl. (b). Leito
alimentado com azoto nítrico (2 ≤ [N-NO3 ] ≤ 8 mM) e acetato como fonte de carbono. 171
-
17
4
4
4
Índice de Tabelas
Tabela 1- Síntese de dados de diferentes tipos de ZHA usadas no tratamento de efluentes de suinicultura.
............................................................................................................................................................. 44
Tabela 2- Composição média do efluente colhido à entrada da 3ªe da 4ª lagoa da ETAR da exploração
suinícola. .............................................................................................................................................. 50
Tabela 3- Condições operatórias de aclimatação aplicadas aos leitos, com afluente sintético [Substral®],
em modo descontínuo, TI de 80%. ...................................................................................................... 57
Tabela 4 - Condições operatórias aplicadas aos leitos, com efluente de suinicultura, em modo descontínuo,
TI de 80%.............................................................................................................................................. 57
Tabela 5- Condições operatórias aplicadas aos leitos, em regime pulsado, 6 ciclos d-1
, 1 h ciclo-1
a 40 Lm-2
e
TI 60%................................................................................................................................................... 59
Tabela 6- Condições experimentais para o estudo da influência do teor em CQO na eficiência de remoção de
MO. Regime pulsado, 6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1h ciclo-1
. TI de 60%. (a) 250, (b) 500, (c) 1000 mg L-1
. 61
Tabela 7- Condições experimentais para o estudo da influência do teor em azoto amoniacal sobre a sua
eficiência de remoção, nos leitos A e B, em regime pulsado, 6 ciclos d-1, 5 L h-1
durante uma hora. TI
60%. (a) 250, (b)500 , (b`)-346 (c)- 150 (d)120 mg L-1
. .................................................................... 62
Tabela 8- Características dos afluentes de suinicultura ao leito B e leito A, operados em série e de B para A.
TI = 10%. ............................................................................................................................................... 65
Tabela 9- Condições de alimentação aos leitos piloto operados em série e de D para C. TI = 10%. ............. 66
Tabela 10- Relação entre sais de amónio, concentração de hidrogenocarbonato de sódio e CAR em cada
ensaio ................................................................................................................................................... 67
Tabela 11 - Condições experimentais aplicadas ao leito A. .......................................................................... 68
Tabela 12- Concentração de Ca 2+
e Mg 2+
(mg L-1
) nas soluções de sulfato de amónio com [N-NH +] a 500,
1000 e 1500 mg L-1
, após 60 min de contacto com as matrizes (100 g matriz/L). ............................... 74
Tabela 13- Densidade aparente de A, B e C ................................................................................................. 74
Tabela 14- Variação das eficiências de remoção de CQO nos leitos A , B, C e D. Alimentação pulsada,
6 ciclos d-1
, 5 L h-1
, 1 h ciclo-1
, TI 60%, efluente de suinicultura (a) - 250, (b) - 500, (c)- 1000 mg L-1
(CQO). .................................................................................................................................................. 86
Tabela 15- Coeficientes de regressão linear múltipla obtidos e que permitem correlacionar as [ N-NH +] e
de [Njk] no efluente com as do afluente e Ch, no leito B, alimentado de B para A. ....................... 126
Tabela 16- Coeficientes de regressão linear múltipla obtidos e que permitem correlacionar as [N-NH +] e
de [Njk] no efluente com as do afluente e Ch, no leito A, alimentado de B para A. ....................... 131
Tabela A 1 - Composição média de estrumes e chorumes não diluídos produzidos anualmente pelos
suínos, em função do tipo de alojamento, idade e recria (adaptado de: CBPA, 2009) 6
-
19
Abreviaturas e siglas
afl.- afluente
CE- Condutividade eléctrica
Ch - Carga hidráulica
Cm - Carga mássica
CmOrg – Carga orgânica mássica
efl. - efluente
ETAR - Estação de Tratamento de Águas Residuais
FS - Fluxo de Superfície Livre
FSS - Fluxo Sub-Superficial
FSSH.- Fluxo Sub-Superficial Horizontal
FSSV - Fluxo Sub-superficial Vertical
INE - Instituto Nacional de Estatística
MO – Matéria orgânica
Nkj - Azoto Total Kjeldhal
Nt- Azoto total
OD- Oxigénio dissolvido
SA – Sulfato de amónio
SDT- Sólidos Dissolvidos Totais
SST - Sólidos Suspensos Totais
ST - Sólidos Totais
STV - Sólidos Totais Voláteis
TI- Taxa de inundação
TRH- Tempo de retenção hidráulico
ZH - Zonas Húmidas
ZHA - Zonas Húmidas Artificiais
ZHN -Zonas Húmidas Naturais
η- eficiência de remoção
-
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
1
3
1 Enquadramento e justificação do tema
O azoto é um componente essencial de algumas moléculas orgânicas,
nomeadamente aminoácidos e proteínas, ácidos nucleícos, clorofila e outras. Encontra-se
ainda em fertilizantes, nylon, plásticos, fibras acrílicas, resinas, herbicidas, produtos
farmacêuticos, suplementos para animais, etc. Não obstante o papel importante que
representam para a vida, os compostos azotados quando libertados no ambiente são
também capazes de causar graves danos ambientais, nomeadamente a contaminação dos
solos, dos cursos de água subterrâneos e superficiais e poluição atmosférica de que
resultam chuvas ácidas.
As principais vias para a introdução de compostos azotados no solo e no meio
hídrico são as práticas agrícolas como a adubação com fertilizantes azotados, aplicação de
chorumes (efluentes agro-pecuários) ou ainda a deposição de águas residuais urbanas ou
industriais.
Os efluentes agro-pecuários, em particular os de suinicultura, após terem sido
submetidos a tratamentos biológicos convencionais (lagoas de estabilização, lamas
activadas, digestão anaeróbia, entre outros) para remoção da matéria orgânica (MO)
presente, apresentam ainda teores de compostos de azoto superiores aos que a legislação
permite para descarga no meio hídrico1. Nos efluentes de suinicultura, o azoto encontra-se
essencialmente na forma orgânica e amoniacal que se convertem facilmente a nitrato
quando os efluentes são depositados no solo. O nitrato não é susceptível de ser retido em
quantidade apreciável pelo complexo argilo-húmico do solo, nem reage com outras
substâncias para dar origem a compostos insolúveis ou de solubilidade reduzida. Daí a
grande mobilidade de que é dotado, sendo facilmente arrastado para as camadas mais
profundas pelas águas de percolação, principalmente se ocorrem precipitações pouco
tempo depois da aplicação do fertilizante ou do efluente. O nitrato poderá, assim, ser
arrastado para os cursos de água e para os lençóis freáticos, originando progressivamente
1 - Valor limite de emissão na descarga de águas residuais: [NO -]= 50 mg L-1 e [N]= 15 mg L-1 (Decreto-
Lei nº 236/98, de 1 de Agosto).
-
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
2
a sua poluição. Também, quando presente nas massas de água superficiais,
nomeadamente rios, ribeiras e albufeiras, que são frequentemente destinadas à produção
de água para consumo humano, pode contribuir para sua eutrofização.
O ião nitrato é perigoso para a saúde humana, dada a facilidade com que é
convertido no estômago a nitrito que pode originar nitrosaminas sendo estas cancerígenas
(Galvez et al., 2003). Mas, o maior perigo é para as crianças e grávidas pois no estômago,
o nitrito reage com a hemoglobina originando a metahemoglobina que é um composto
sem capacidade de transporte de oxigénio aos tecidos celulares. Este fenómeno é
conhecido por metahemoglobinemia ou síndrome do bebé azul (Shrimali e Singh, 2001).
Nas águas superficiais em algumas das albufeiras do Alentejo (e.g. Roxo e
Odivelas) que se destinam à produção de água para consumo humano, o teor em nitrato
não ultrapassa os 10 mg L-1
, mas nas águas subterrâneas, e.g., na zona dos garbos de Beja
foram detectados teores de nitrato entre 13 e 373 mg L-1
(Paralta e Ribeiro, 2009). Devido
à escassez de água nas albufeiras, a que se tem assistido nos últimos anos nesta região de
Portugal, tornou-se necessário, frequentemente, recorrer à exploração de recursos hídricos
subterrâneos para abastecimento de água às populações. Algumas destas águas têm
teores de nitrato superiores a 50 mg L-1 2
, o que obriga as entidades gestoras, para terem
água de qualidade e em quantidade para o abastecimento público, a recorrer a processos
de tratamento onerosos como a osmose inversa, a permuta iónica, etc.
Para minimizar estes problemas é necessário que os efluentes em geral e em
particular os de suinicultura sejam tratados de forma a diminuir o teor em compostos de
azoto presentes na sua composição para que possam ser descarregadas no meio receptor
ou valorizados em termos agrícolas sem que se deteriore o meio ambiente. Como os
sistemas de tratamento convencionais removem quantidades insuficientes de azoto torna-
se necessário submeter estes efluentes a um tratamento complementar para diminuir,
essencialmente, o teor em compostos de azoto e minimizar o seu impacto negativo no
ambiente. As Zonas Húmidas Artificiais (ZHA) são uma alternativa fiável e eficaz na
remoção de compostos de azoto e também de matéria orgânica nos efluentes de
suinicultura. A sua aplicação entrou em voga no tratamento de efluentes de suinicultura a
2- Valor paramétrico definido pelo Decreto-Lei n.º 306/2007, de 27 de Agosto.
-
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
3
partir dos finais de 1980, com a instalação dos primeiros sistemas em Kentucky, Alabama
e Mississipi nos EUA (USDA, 2002).
Em face do exposto foi objectivo deste trabalho estudar em ZHA piloto alguns dos
mecanismos associados à remoção de compostos de azoto presentes em efluentes de
suinicultura previamente sujeitos a tratamento secundário em lagoas de estabilização.
Para atingir este objectivo será necessário: (1) analisar a influência da carga orgânica
mássica na respectiva remoção; (2) estudar a toxicidade do azoto amoniacal e influência
da carga mássica no desempenho da ZHA; (3) detectar efeitos da presença de eventuais
compostos tóxicos no efluente de suinicultura para o que foi avaliado em paralelo o
desempenho de uma ZHA piloto semelhante na presença de efluente sintético; (4)
estabelecer as condições operatórias de eficiência máxima na remoção de azoto
amoniacal em efluente de suinicultura e sintético; (5) estudar a influência da C/N na
desnitrificação de efluente sintético, usando acetato de sódio.
-
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
4
1.1 Efluentes de Suinicultura
Os efluentes agro-pecuários em geral, e os de suinicultura em particular, são dos
mais, senão os mais perniciosos para o ambiente, quando o seu manuseamento e
deposição são efectuados inadequadamente. O alto teor em MO, nutrientes (fósforo e
azoto), micronutientes (cobre, zinco e chumbo) e elevada carga bacteriológica podem
contaminar os recursos hídricos, superficiais e subterrâneos. Quando associados a práticas
de fertilização incorrectas podem causar degradação da qualidade dos solos. Nestes
efluentes são ainda encontrados resíduos de produtos veterinários, administrados aos
animais no controlo de doenças e também para promover o seu crescimento, pese os seus
efeitos benéficos, podem também contribuir para a contaminação os recursos hídricos.
Importa também referir as emissões atmosféricas, com odor bastante desagradável,
provenientes dos pavilhões ou do espalhamento no solo dos chorumes promovendo a
ocorrência de chuvas ácidas ou aumento dos gases com efeito de estufa.
Tradicionalmente as soluções mais comummente aplicadas em Portugal, no
tratamento dos efluentes de suinicultura, têm sido o espalhamento directo no solo e após
separação da fase sólida, o tratamento em sistemas de lagunagem, a digestão anaeróbia
seguida de tratamento em lagoas de estabilização ou ainda sistemas de lamas activadas.
Sendo o efluente final na maioria das vezes descarregado no meio hídrico ou no solo por
espalhamento como fertilizante. A preocupação com a protecção dos recursos hídricos
tem aumentado, pelo que têm sido impostos limites de emissão, para descarga de
efluentes, cada vez mais restritos (vide Anexo I).
O azoto presente nos efluentes de suinicultura encontra-se maioritariamente na
forma de azoto kjeldhal (Nkj), essencialmente constituído por azoto amoniacal e orgânico
e, os valores de azoto nítrico e nitroso são muito baixo ou por vezes inexistente. As
diversas formas azotadas são todas interconvertíveis através de uma série de processos
bioquímicos, quando estes efluentes são descarregados no meio receptor (solo ou meio
hídrico), facilmente ocorre a formação de azoto amoniacal e nitrato, entre outras formas
azotadas. O azoto amoniacal, em condições aeróbias é facilmente convertido a nitrato.
A composição destes efluentes é função do número de animais e respectiva
estabulação e alimentação, entre outros (vide Anexo II - Efluentes de suinicultura,
repectiva caracterização).
-
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
5
1.1.1 Algumas soluções de tratamento
Os efluentes de suinicultura são constituídos por fezes, urina, restos de comida, água
de lavagem das instalações e dos bebedouros, material das camas etc., denominados
chorumes. Em geral, ocorre uma pré-separação da fase sólida da líquida por gradagem,
tamises, filtros de banda, prensas, etc., seguido de encaminhamento de sólidos e líquidos
para o respectivo sistema de tratamento.
1.1.1.1 Espalhamento de efluentes no solo
Após separação mecânica, a valorização agrícola, como fertilizante, das duas
fases, ocorre por espalhamento da fase sólida (estrume) e/ou da fase líquida (normalmente
após tratamento biológico) fornecendo ao solo, além de compostos azotados, fósforo e
potássio.
Porém só uma pequena parcela deste azoto é assimilado pelas culturas, o restante
pode, através de uma série de reacções químicas e biológicas, ser transformado em óxidos
de azoto que sejam libertados com facilidade para a atmosfera ou sais (e.g. nitrato) com
grande mobilidade facilmente lixíviados para o meio hídrico adjacente ou para os lençóis
freáticos. O espalhamento no solo pode ser um foco importante de poluição, caso não seja
realizado de modo controlado e criterioso. A aplicação excessiva de estrume e efluente
pode conduzir à sua salinização (Dourmad e Jondreville, 2007). A possibilidade de ser
um veículo de disseminação de doenças pelo Homem e animais, devido à presença de
bactérias, vírus e outros microrganismos patogénicos também deve ser considerada. Os
resíduos de antibióticos presentes nos chorumes também conduzem à contaminação dos
solos e dos cursos água subterrâneos e superficiais (Zhao et al., 2010).
Durante o armazenamento dos efluentes, ainda nos pavilhões ou nas fossas,
podem ser criadas condições de anaerobiose com emissão de gases, metano e amoníaco, e
redução de compostos de enxofre. Estes gases provocam maus odores, quando se efectua
o espalhamento no solo e podem ainda vir a ser libertados por decomposição da MO.
-
Remoção de Compostos de Azoto em Efluente de Suinicultura por Recurso à Fitoremediação
6
1.1.1.2 Lamas activadas
O processo de lamas activadas (biomassa suspensa), insere-se a jusante das
operações de pré-tratamento, sendo os efluentes introduzidos no reactor (tanque de
arejamento) onde se mantêm uma cultura de bactérias aeróbias em suspensão. As
bactérias são responsáveis pela decomposição do material orgânico, decomposição esta
que ocorre em duas fases: uma de oxidação e síntese e outra de auto-oxidação, das quais
resultam produtos finais estáveis (orgânicos e inorgânicos) e energia. O ambiente no
reactor é mantido aeróbio através da utilização de um sistema mecânico de arejadores, e
que serve também para manter o sistema em mistura completa. Estes sistemas são
bastante difíceis de dimensionar para tratar efluentes de suinicultura devido aos baixos
caudais de efluente e às elevadas cargas orgânicas presentes. Com estes sistemas de
tratamento é possível obter elevadas remoções de MO e sólidos em suspensão, mas a
remoção de compostos de azoto é bastante ineficaz (Metcalf & Eddy, 2003).
1.1.1.3 Digestão anaeróbia
Os sistemas de digestão anaeróbia são dos processos de tratamento mais antigos e
apresentam-se como alternativa viável face à boa conversão da MO em metano. Estes
sistemas retêm o azoto e o fósforo no efluente final, ou seja, não os removem. Através da
digestão anaeróbia a MO é convertida através da mineralização parcial do carbono, em
biogás constituído principalmente por metano e dióxido de carbono.
No tratamento de grandes quantidades de efluentes de suinicultura a digestão
anaeróbia é considerada um dos melhores processos de tratamento. O processo anaeróbio
pode ser afectado por diversos factores: temperatura, pH, amónia, metais pesados, metais
alcalinos e alcalino - terrosos, sulfureto, presença de nutrientes essenciais e concentrações
excessivas de compostos tóxicos (Chen et al., 2008).
A aplicação deste processo de tratamento, a efluentes de suiniculturas, tem como
principais objectivos a diminuição do teor em MO presente, para que estes efluentes
possam ser submetidos posteriormente a tratamento de afinação ou ainda remoção de
MO. A redução de carga orgânica obtida é bastante elevada, mas permanece o azoto, pelo
que deve ser posteriormente submetido a outro tipo de tratamento ou espalhamento no
solo. Os efluentes de suinicultura após tratamento por digestão anaeróbia são muitas
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vezes, encaminhados para lagoas de estabilização, pois a quantidade de MO remanescente
diminuiu bastante e apresentam um baixo teor de sólidos em suspensão, facilitando o
tratamento em sistemas de lagunagem. As lamas podem ser utilizadas como fertilizante,
pois a digestão mantém praticamente inalterados os nutrientes existentes inicialmente nos
efluentes.
1.1.1.4 Sistemas de lagunagem
Os sistemas de lagunagem para tratamento dos efluentes de suinicultura são uma
solução bastante utilizada, têm baixos custos de exploração e manutenção, podendo
apresentar taxas de remoção de MO e de organismos patogénicos bastante elevadas.
As lagoas de estabilização podem por exemplo, ser classificadas com base no seu
modo de funcionamento ou em função dos organismos mais representativos responsáveis
pelos processos de biodegradação que ocorrem no seu interior. As instalações de
lagunagem podem englobar uma ou várias lagoas. Em geral estes sistemas são
constituídos por uma ou mais lagoas anaeróbias seguidas de uma ou mais facultativas
com introdução ou não de lagoas de maturação (vide Anexo III-Sistemas de lagunagem
aplicados ao tratamento de efluentes de suinicultura) podendo ser operadas em série e/ou
em paralelo.
Os mecanismos de biodegradação que ocorrem no seu interior são extremamente
complexos, englobando processos biológicos aeróbios e anaeróbios, processos físicos e
processos físico-químicos como a sedimentação de sólidos.
1.2 Zonas húmidas artificiais (ZHA)
Esta tecnologia foi primeiramente utilizada, com grande sucesso, no tratamento de
efluentes urbanos, industriais e escorrências ácidas de minas e só mais recentemente
aplicada ao tratamento de efluentes de suinicultura, como tratamento secundário ou
terciário (Poach et al., 2003; Hunt et al., 2002; Hunt e Poach, 2001; Knigh et al., 2000).
O registo de zonas húmidas artificiais (ZHA) aplicadas no tratamento de efluentes de
bovinicultura data de 1930 no estado de Iowa, nos EUA, mas foi a partir dos finais de
1980 que a sua aplicação a estes efluentes entrou em voga, com a instalação dos primeiros
sistemas em Kentucky, Alabama e Mississipi nos EUA (USDA, 2002).
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1.2.1 Aspectos gerais
As Zonas Húmidas (ZH) são consideradas zonas de transição entre os
ecossistemas terrestres e aquáticos, são zonas de sapal, paul, turfeira ou água, natural ou
artificial, de carácter permanente ou temporário, com água parada ou corrente, doce,
salobra ou salgada, constituindo estas zonas, ecossistemas de grande complexidade, pois
são formados por uma grande diversidade de seres vivos, tais como, plantas, animais e
fungos (Vymazal e Kröpfelová, 2008; Kadlec e Wallace, 2008).
Estas zonas com índices de humidade elevados são habitadas por plantas com a
capacidade de crescerem em solos saturados e de lhes alterarem as propriedades, devido à
ocorrência de um conjunto de operações físicas, processos químicos e biológicos (Kadlec
e Wallace, 2008). As zonas húmidas foram utilizadas durante séculos para a deposição,
não controlada, de águas residuais.
As Zonas Húmidas Artificiais, também denominadas “Constructed Wetlands” ou
“Reed Beds” tiveram a sua origem na utilização de zonas húmidas para a deposição de
efluentes. Os primeiros ensaios, sobre a possibilidade de tratamento de águas residuais em
Zonas Húmidas Artificiais ou construídas (ZHA), foram desenvolvidos na Alemanha pela
Drª Käthe Seidel. O primeiro sistema à escala real iniciou o seu funcionamento na década
1960s. Desde então, esta tecnologia tem sido amplamente utilizada com sucesso, na
Europa, nos Estados Unidos e na Austrália (Harbel, 2003).
Estes sistemas são dimensionados e construídos com o objectivo de utilizar os
processos naturais que envolvem as plantas, o solo e a sua interacção com a comunidade
microbiana presente, para desta forma proceder ao tratamento de efluentes de um modo
controlado (Harbel, 2003). São sistemas biológicos de tratamento de efluentes contidos
num leito artificial preenchido com solo natural ou artificial, com profundidade
tipicamente inferior a 1 m, que suporta o crescimento de algumas espécies de plantas.
As Zonas Húmidas Artificiais (ZHA) apresentam vantagens, quando comparadas
com as Zonas Húmidas Naturais (ZHN), pois para estas é seleccionado o local de
construção, o tipo de solo, a espécie de plantas. Também o seu tamanho é seleccionado de
acordo com restrições ambientais e a qualidade dos efluentes a tratar.
As ZHA começaram por ser utilizadas no tratamento de efluentes urbanos e
industriais, e só passadas três décadas é que teve início a sua aplicação no tratamento de
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efluentes agro-pecuários, onde os de suinicultura estão inseridos (Hunt et al., 2002; Hunt
e Poach, 2001; Knight et al., 2000). Apesar de amplamente utilizadas e com parâmetros
de dimensionamento bastante bem definidos, no que concerne ao tratamento de efluentes
urbanos e industriais, é uma tecnologia relativamente recente no tratamento de efluentes
de suinicultura, necessitando de parâmetros de dimensionamento e manuseamento
próprios. Desde 1989 foram construídas algumas ZHA, nos EUA, com o intuito de
estudar alguns parâmetros de dimensionamento a aplicar no dimensionamento de ZHAs
para tratamento de efluentes agro-pecuários (Payne e Knight, 1997).
1.2.2 Classificação
As ZHA são classificadas de acordo com o tipo de meio em que vivem as plantas
dominantes que as povoam. Estas plantas são vulgarmente designadas por macrófitas e
podem ser distinguidas em três categorias: emergentes, flutuantes (enraizadas ou não
enraizadas) e submersas. Em termos operativos, podem ser classificadas pela forma como
o efluente as percorre, dividindo-se em sistemas de fluxo superficial (FS) e fluxo sub-
superficial (FSS) que poderá ser em movimento vertical ou horizontal (Figura 1).
Zonas Húmidas Artificiais
Sistemas Fluxo Superficial Sistemas Fluxo Sub-superficial
Fluxo horizontal Fluxo vertical
Figura 1- Classificação de Zonas Húmidas Artificiais, em função do tipo de escoamento hidráulico ZHA (adaptado de Kadlec e Wallace, 2008).
1.2.2.1 ZHA em fluxo superficial (FS)
Um leito com escoamento superficial consiste numa bacia de pouca profundidade
com solo ou outro meio de suporte das raízes das plantas (Figura 2). Os sistemas em
superfície livre são muito idênticos às zonas húmidas naturais, por isso são atraídos por
um grande variedade de vida selvagem, ou seja, insectos, moluscos, peixes, anfíbios,
répteis, aves e mamíferos. O desenvolvimento de mosquitos e outros insectos pode
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constituir um problema, uma vez que a água se encontra facilmente acessível acima do
substrato, (Kadlec e Wallace, 2008). Assim, dado a exposição a agentes patogénicos a
que o Homem e outros animais podem estar sujeitos, e porque podem contribuir para a
disseminação de doenças, as ZHA com superfície livre raramente são utilizados no
tratamento secundário. A aplicação mais comum para os sistemas em FS é no tratamento
avançado de efluentes urbanos, agrícolas e industriais, após processos de tratamento
secundário ou terciário. As ZHA em FS têm uma elevada capacidade de suportar grandes
variações de caudal, alimentação pulsada e flutuações do nível superficial de água.
Figura 2- Esquema de ZHA com escoamento em fluxo superficial (FS)
(http://www.iridra.it/index_eng.htm).
Frequentemente também se utilizam no tratamento de águas de minas, águas
subterrâneas e lixiviados de aterros. Estes sistemas são adequados a todos os climas, no
entanto, a formação de gelo pode impossibilitar o escoamento do líquido. As taxas de
remoção de algumas substâncias diminuem também devido às baixas temperaturas. Além
disso, se o gelo cobrir a superfície livre da água, a transferência de oxigénio a partir da
atmosfera é reduzida diminuindo a eficácia do tratamento (Kadlec e Wallace, 2008).
1.2.2.2 ZHA com fluxo sub-superficial (FSS)
Numa ZHA com FSS o efluente é mantido abaixo da superfície do solo, percorre
lentamente o sistema através dos poros do substrato, até à saída. Durante este percurso o
líquido contacta com diversas zonas, com estados de oxidação diferentes, zonas aeróbias,
anóxicas e anaeróbias (Vymazal, 2005). Estes sistemas de tratamento são constituídos por
uma bacia impermeabilizada de pouca profundidade contendo um substrato poroso que
pode ser gravilha, pedaços de rocha, areia ou outro tipo de solo, por onde a água passa. A
área disponível para o crescimento das populações microbianas inclui as raízes das
http://www.iridra.it/index_eng.htm)
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plantas que crescem no substrato, bem como as superfícies submersas do próprio
substrato (Vymazal, 2005, Kadlec e Wallace, 2008).
Dado que o efluente não está em contacto com a atmosfera, nestes sistemas é
menor a probabilidade de surgirem odores e insectos e de ocorrer contacto entre pessoas e
a água residual (Kadlec e Wallace, 2008), Podem ser divididos em leitos com escoamento
na horizontal (FSSH) ou na vertical (FSSV), dependendo da forma como o líquido
percorre o leito.
1.2.2.2.1 ZHA com fluxo em modo horizontal (FSSH)
Nos sistemas com escoamento em modo sub-superficial horizontal (Figura 3) o
afluente entra próximo da superfície e percola na horizontal, atravessando o material de
enchimento e o sistema radicular das plantas presentes. Desta forma está em contacto com
zonas com perfis do oxigénio diferentes, que existem ao redor das raízes e rizomas (Brix,
1987, Vymazal, 2005). Os processos biológicos que ocorrem no seu interior devem-se ao
contacto entre o afluente e zonas com diferentes estados de oxigenação, aeróbia, anóxica
e anaeróbia, onde se encontram os microrganismos, os órgãos subterrâneos das plantas
(raízes e rizomas) e o material de enchimento do leito (Vymazal e Kröpfelová, 2008).
Assim, o oxigénio necessário para a degradação microbiana aeróbia é fornecido
directamente da atmosfera por difusão molecular ou através do sistema radicular das
plantas (Brix, 1997).
A capacidade de transporte de oxigénio é insuficiente para garantir a
decomposição aeróbia na rizosfera pelo que os processos anóxicos e anaeróbios
desempenham um papel importante nas ZHA com escoamento horizontal (Vymazal e
Kröpfelová, 2008).
Estes sistemas apresentam uma grande capacidade de remoção de MO (CBO5) e
de sólidos suspensos totais (SST), mas como as quantidades de oxigénio transferidas não
são muito elevadas, torna-se difícil de obter a nitrificação completa (Cooper et al., 1999,
Kadlec e Wallace, 2008). A remoção do azoto ocorre essencialmente através de reacções
de nitrificação e desnitrificação, mas devido à falta de oxigénio no interior dos leitos a
nitrificação é incompleta, pelo que esta é a etapa limitante do processo (Vymazal, 2007).
A volatilização, adsorção e assimilação pelas plantas das zonas húmidas, são também
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alguns mecanismos que contribuem, ainda que em menor extensão para a remoção de
compostos de azoto (Vymazal e Kröpfelová, 2008).
1)- vegetação;
(2)- entrada do afluente;
(3)- saída do efluente;
(4)- zona de recolha do efluente;
(5)- material de enchimento do leito;
(6)- raízes e rizomas das plantas;
(7)- material de impermeabilização do leito;
(8)- sifão de controlo de nível
Figura 3- Representação esquemática de um leito com escoamento sub-superficial horizontal (adaptado de Olijnyk, 2008).
1.2.2.2.2 ZHA com fluxo em modo vertical (FSSV)
O escoamento em modo vertical poderá ser descendente ou ascendente. O que os
distingue é o modo como a distribuição e movimento do afluente é feita. Nos sistemas
com escoamento em modo vertical descendente a água residual a tratar é distribuída à
superfície e percola na vertical, infiltrando-se rapidamente, até ser recolhida inferiormente
junto à base do leito (Figura 4).
Nos sistemas ascendentes o escoamento ocorre por contra-corrente e por
capilaridade, normalmente com a utilização de sistemas mecanizados.
A alimentação aos leitos pode ser feita de modo intermitentemente, distribuindo o
líquido sobre a superfície do leito normalmente e recolhido na base. O leito fica inundado,
quando é alimentado e seca quando se faz a drenagem do efluente. Durante este período é
possível que o oxigénio ocupe os espaços vazios no substrato (Kadlec, 2005). A difusão
do oxigénio do ar permite uma melhor e mais eficiente oxigenação do substrato, por isso
estes leitos são bastantes utilizados quando é necessário efectuar a nitrificação do azoto
amoniacal (Cooper et al., (1996) in Kadlec e Wallace, (2008)).
Muitos destes sistemas consistem em vários leitos paralelos ou em série, que são
alimentados durante 1 a 2 dias, descansando em seguida 3 a 6 dias, num sistema rotativo,
embora possam existir combinações muito variadas (Cooper et al., 1996 in Vymazal e
Kröpfelová, 2008).
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1- vegetação;
2- entrada do afluente;
3- saída do efluente;
4- brita;
5- material de enchimento;
6- raízes e rizomas das plantas;
7- material de impermeabilização;
Figura 4- (a) -Representação esquemática de um sistema com escoamento em fluxo sub-superficial
vertical descendente (FSSV) (adaptado de Olijnyk, 2008); (b) Foto de ZHA com distribuição vertical
do afluente à superfície (Itália, 2010).
Um dos principais problemas destes sistemas é a colmatação do substrato, que
depende do modo como a distribuição do material de enchimento no leito é efectuada, do
tamanho do material de enchimento e da sua condutividade hidráulica, da carga orgânica
aplicada, do teor de sólidos presentes no afluente a tratar, dos ciclos de carga e de
recuperação do sistema.
Geralmente, o material de enchimento destes leitos é constituído por camadas de
gravilha com dimensões diferentes, de grande diâmetro na base (30 a 60 mm) diminuindo
à medida que se aproximam do topo (6 mm) e areia na superfície (Vymazal, 2001).
Podem ser utilizados outros substratos, nomeadamente os agregados leves de argila
expandida. Este tipo de material apresenta algumas vantagens, evitam a colmatação do
meio, apresentam uma grande área superficial para o desenvolvimento microbiano e
reduzem o teor de ácidos húmicos no efluente (Novais e Martins-Dias, 2003).
Os principais processos de tratamento são idênticos, quer o escoamento seja
efectuado na horizontal ou vertical. No entanto, os sistemas com escoamento vertical
apresentam condições muito mais aeróbias que os leitos com escoamento sub-superficial
horizontal, pelo que podem ser utilizados tanto para remoção de MO, como para a
nitrificação, mas estes sistemas apresentam pouca capacidade de promover condições
óptimas para a ocorrência de desnitrificação, assim como para a remoção de sólidos
suspensos. A remoção de fósforo depende da utilização de material filtrante a que o
fosfato se possa ligar quimicamente (Vymazal, 2003).
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A alimentação em modo vertical aos leitos também pode ser efectuada em regime
de alagamento e vazamento “tidal flow”. Os leitos são cheios com afluente que depois é
drenado, durante a fase de enchimento o ar é expelido e as plantas e a respectiva matriz e
suporte são gradualmente submersas. A fase de drenagem do efluente permite a entrada
de ar no leito, a entrada e saída de água no leito tem uma função idêntica a um embolo,
que “empurra” o ar do leito para entrar a água e no período de drenagem permite que o ar
entre (Sun et al., (1999); Sun et al., (1999 a)). Este tipo de alimentação é bastante
benéfico no que concerne à entrada de oxigénio nos leitos, levando a que as taxas de
remoção de MO e azoto amoniacal aumentem.
1.2.2.2.3 Sistemas Híbridos
Os sistemas híbridos são sistemas constituídos por leitos de fluxo vertical e fluxo
horizontal, geralmente combinados com o objectivo de aumentar a eficiência de
tratamento, em especial a remoção de azoto. Têm vindo a ser bastante utilizados na
Europa, devido às restrições e limites de descarga de azoto no meio hídrico (Cooper,
(1999); Cooper, (2005); Vymazal, (2007)). Nestes sistemas, as vantagens e desvantagens
de cada tipo de fluxo podem ser combinadas de maneira a se complementarem. Os
sistemas horizontais são conhecidos por possuírem teores limitados de oxigénio e os
verticais, maiores condições de oxigenação. Através da combinação destes dois tipos de
leitos é possível produzir um efluente com baixo teor de CBO5 completamente nitrificado
e parcialmente desnitrificado (Cooper, 2001 in Vymazal e Kröpfelová, 2008).
Na Figura 5 exemplificam-se duas ZHA híbridas. Numa das opções os leitos
verticais são seguidos pelos horizontais, conhecido por sistemas em FSSV- FSSH (Figura
5a) esta combinação apresenta a vantagem de necessitar de menor área, porque o leito
vertical é mais eficiente do que o horizontal na remoção de CBO5 e também na oxidação
de N-NH4+. No leito horizontal é possível promover a desnitrificação, sem que seja
necessária recirculação do efluente (Vymazal, 2005).
Outra combinação poderá ser um primeiro leito horizontal, de grandes dimensões,
seguido de um vertical denominado sistema FSSH-FSSV, (Figura 5b) (Johansen e Brix
1996 in Vymazal, 2005). A recirculação do efluente do leito vertical para a entrada do
leito horizontal tem como objectivo promover a desnitrificação (Cooper, 1999; Cooper,
2005).
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Figura 5- Representação esquemática de dois sistemas híbridos (a)- Sistema do tipo FSSV–FSSH; (b)-
sistema do tipo FSSH-FSSV (adaptado de Vymazal, 2005).
Nos sistemas do tipo FSSV–FSSH para que a desnitrificação ocorra pode ser
necessária a adição de uma fonte externa de carbono, enquanto nos sistemas do tipo
FSSH-FSSV o carbono utilizado pelas bactérias desnitrificantes no leito horizontal, é
proveniente do próprio afluente a tratar, denominando-se fonte de carbono interna.
1.2.3 Componentes das Zonas Húmidas
As zonas húmidas artificiais são constituídas por uma matriz de suporte ou
substrato e plantas aquáticas, contidas em bacias impermeabilizadas com sistema de
drenagem, e comunidade microbiana nas raízes das plantas e no substrato
1.2.3.1 Matriz de suporte
A matriz suporta a vegetação, fornece área para a fixação de microrganismos, e
está ainda associada aos mecanismos físicos e químicos de tratamento. Afecta a
capacidade de tratamento através do tempo de retenção hidráulico, condutividade
hidráulica, superfície de contacto dos microrganismos com a água e da disponibilidade de
oxigénio. A selecção do substrato é feita com base em critérios económicos, exigências
de tratamento e tipo de fluxo hidráulico. Em sistemas com escoamento hidráulico em
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superfície livre habitualmente é utilizado o solo natural, em FSS basicamente são
utilizados dois tipos de substrato gravilha e/ou areia ou solo (Steiner e Freeman, 1989).
O material de enchimento pode ser solo natural (argila ou solo arável), areia,
mistura de solos, cascalho, calcário lavado e fracturado, resíduo mineral vegetal e outras
combinações. Geralmente o meio de enchimento é constituído por camadas de material,
com várias porosidades e granulometrias e deve apresentar uniformidade e porosidade e
condutividade hidráulica adequadas, pois estas características podem afectar o
escoamento e o desempenho do sistema, dado que ocorrem no interior do leito processos
físico-químicos e microbiológicos através dos quais a remoção de poluentes presentes na
água residual é promovida (Steiner e Freeman, 1989).
Nos sistemas com escoamento em modo sub-superficial o material que constitui o
substrato deve possuir condutividade hidráulica suficientemente elevada para permitir o
escoamento, evitando o escoamento superficial e caminhos preferenciais no interior do
leito, susceptíveis de provocar a diminuição do rendimento do sistema. A condutividade
hidráulica vai sendo alterada ao longo do tempo de operação, devido ao desenvolvimento
dos rizomas e das raízes, pela formação de precipitados e pela acumulação de partículas
contidas nas águas residuais afluentes (EPA, 1995). Nos leitos com escoamento sub-
superficial vertical a selecção do material de enchimento é de extrema importância, dado
que pode afectar a carga hidráulica a aplicar e também condicionar a taxa de transferência
de oxigénio para o interior do leito. As características do material de enchimento e as
propriedades da água residual a tratar interferem com a colmatação dos leitos. Sendo
então necessário escolher um material que seja pouco susceptível à colmatação. Os
agregados leves de argila expandida apresentam grande porosidade e condutividade
hidráulica, existindo agregados com capacidade de adsorsão de fósforo (Johansson, 1997;
Brix et al., 2001). Nestes materiais, a alta porosidade associada a área de superfície
específica permite um melhor desenvolvimento e fixação do biofilme microbiano
(Metcalf e Eddy, 2003; Lekang e Kleppe, 2000). Possuem a capacidade de reter algumas
das substâncias presentes no afluente, através de fenómenos de adsorção, troca iónica ou
outros processos físico-químicas. São bastante utilizados em filtros para o tratamento de
águas de consumo ou águas residuais e começaram a ser utilizados em ZHA, como matriz
de suporte.
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A colmatação de leitos com escoamento vertical pode interferir com o processo de
transferência de oxigénio no interior da matriz, uma vez que dificulta os processos de
difusão e convecção, pelo que a colmatação dos leitos pode contribuir para a ocorrência
de condições anaeróbias. Os principais mecanismos que contribuem para a colmatação do
substrato são a deposição de sólidos orgânicos e inorgânicos na matriz do substrato e o
excesso de produção de biomassa devido ao crescimento de microrganismos.
(Langergraber et al., 2003).
1.2.3.2 Vegetação
As plantas que habitam nas zonas húmidas artificiais são denominadas macrófitas,
onde estão incluídas as plantas aquáticas vasculares (angiospérmicas e fetos), musgos
aquáticos e algumas grandes algas com tecidos facilmente visíveis. Embora alguns fetos,
como a Salvinia e Azolla, e grandes algas tais como a Cladophora, (Figura 6) sejam
bastante utilizadas em ZHA, embora as mais frequentemente utilizadas são as
angiospérmicas (Brix, 1994 ; Brix, 2003).
(a) (b) (c)
Figura 6- Imagens de fetos e algas utilizadas em ZHA. (a) Salvinia; (b) Azolla; (c) Cladophora.
Na Figura 7 podemos observar duas angiospérmicas bastante vulgares em ZHA. A
vegetação pode servir de “habitat” a uma grande variedade de seres vivos, pássaros,
répteis, etc. (Brix, 1994). Por outro lado, quando as ZHA são utilizadas para tratar
efluentes de populações pequenas ou habitações isoladas, hotéis, turismo rural, etc., a
presença das plantas é bastante agradável em termos paisagísticos, principalmente quando
se usam plantas como a Íris pseudacorus. As plantas (organismos fotoautotróficos)
utilizam a energia solar e o carbono inorgânico, para produzirem MO, posteriormente
utilizada por outros organismos heterotróficos (bactérias, fungos, macroinvertebrados),
apresentam uma grande produtividade associada a grande capacidade de decompor e
transformar MO e outras substâncias. São um elemento essencial na constituição das
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ZHA, apesar de alguns processos que ocorrem no interior destas, serem de natureza física
e microbiológica, possuem várias funções relativamente ao tratamento dos efluentes
(Brix, 2003).
Estas plantas podem ser classificadas com base no meio em que se desenvolvem e
em três grandes grupos (Brix, 2003), macrófitas submersas, flutuantes e emergentes.
1.2.3.2.1 Macrófitas submersas
O seu tecido fotossintético está inteiramente submerso, mas habitualmente as
flores estão à superfície, podem ou não estar fixas por raízes. Fazem parte deste grupo as
Elodea, Myriophhyllum, Isoetes, Lobelia (Brix 2003).
1.2.3.2.2 Macrófitas flutuantes
Este grupo pode dividir-se em dois subgrupos, um onde se encontram as plantas
enraizadas nos sedimentos, que pode estar a profundidades de 0,5 a 3 m, e. g. Nymphaea
spp e Nuphar spp, e espécies que flutuam livremente na superfície da água, não estão
enraizados no substrato. Estas são geralmente utilizadas em sistemas sem turbulência,
podemos referir a Eichhornia crassipes e Pistia stratiotes (Brix, 2003).
Existe uma grande diversidade de macrófitas flutuantes que diferem entre si pela
sua forma ou pelo seu habitat. Estas plantas podem variar desde grandes plantas com
flores aéreas e/ou folhas flutuantes e com raízes submersas bem desenvolvidas, até
plantas flutuantes com poucas raízes ou até mesmo com total ausência destas.
1.2.3.2.3 Macrófitas emergentes
Neste grupo estão englobadas as plantas enraizadas no substrato e cujas folhas se
encontram fora de água. Em geral produzem caules aéreos, folhas, raízes extensas e
sistemas de rizomas